江蘇海岸帶互花米草防治策略探討

趙 暉 康曉光 朱正杰 馮虹毓 武舒陽 夏 露 冷 欣 安樹青,*

（1 南京大學常熟生態研究院，南大（常熟）研究院有限公司，江蘇 蘇州 215501；2 南京大學生命科學學院，江蘇 南京 210046）

互花米草（Spartina alterniflora）為禾本科米草屬多年生草本植物，原產大西洋沿岸，現已成為中國、歐洲、南美洲、北美洲東太平洋沿岸主要的外來入侵物種之一（Strong et al., 2013）。引進我國40余年來，互花米草種群面積劇烈擴張，在自然擴散的條件下可分布在20°-39°N范圍（Wang et al., 2006; An et al., 2007）。目前，互花米草已廣泛分布于中國濱海地區的十余?。ㄊ?自治區）以及香港特區（An et al., 2007），北起遼寧丹東、南至海南儋州，其覆蓋面積已超過6.8萬hm2，成為我國濱海濕地最主要的入侵物種（Zhang et al.,2017）。我國也已成為互花米草入侵最嚴重的國家（Zuo et al., 2012），其中，江蘇省是我國互花米草入侵最嚴重的省份（劉明月, 2018; 王騰等,2022）。

隨著互花米草的快速擴張入侵，引發了區域生態、經濟和社會不良影響，目前世界各國均高度重視互花米草入侵帶來的多重負面作用（Ainouche et al., 2016），并利用物理、化學、生物和綜合管理的方式以達到根除和控制互花米草的目的（An et al., 2007; Strong et al., 2013; 謝寶華等,2018；Xie et al., 2019）。本文通過現狀調查與文獻調研，分析了江蘇海岸帶互花米草的空間分布和治理現狀，總結了目前治理存在的問題，提出了江蘇海岸帶互花米草防治策略和建議，為我國互花米草治理工作提供科技支撐。

1 江蘇海岸帶互花米草空間分布與治理現狀

1.1 互花米草空間分布

通過對江蘇省沿海區域2022年7—9月亞米級遙感影像進行解譯分析，結合現場實地驗證，江蘇省分布的互花米草總面積約2.44萬hm2，主要分布在連云港市北部沿海區域、鹽城市中部和南部沿海區域、南通市中部沿海區域（圖1）。連云港市沿海地區互花米草分布面積約1 341.84 hm2，其中贛榆區有1 058.76 hm2，連云區有136.26 hm2，灌云縣有146.82 hm2。鹽城市沿海地區互花米草分布面積約為15 523.84 hm2，其中，響水縣345.04 hm2，濱?？h176.99 hm2，射陽縣1 159.85 hm2，大豐區9 816.36 hm2，東臺市4 025.60 hm2。南通市沿海地區互花米草分布面積約7 576.20 hm2，其中海安市568.43 hm2，如東縣4 452.10 hm2，通州區2 103.92 hm2，海門市55.70 hm2，啟東市396.05 hm2。

圖1 江蘇省互花米草分布圖Fig.1 The spatial distribution of Spartina alterniflora in Jiangsu Province

1.2 互花米草治理現狀

自2017年起，江蘇省鹽城市等地相繼開展互花米草治理研究、試驗和治理工作。2017—2021年鹽城珍禽國家級自然保護區先后開展5項互花米草控制試驗工程，即亞行貸款鹽城濕地保護項目珍禽自然保護區子項目互花米草控制工程、環境引導資金項目互花米草控制工程、省科技廳社發項目“刈割+薄膜覆蓋處理方法”實驗、省科技廳社發項目“重型拖拉機輪的碾壓方法”控制互花米草工程和省科技廳社發項目互花米草綜合防治工程等。珍禽和麋鹿保護區實施了引水補濕、退漁還濕、互花米草控制試點等修復工程，約260 hm2的互花米草進行治理，為候鳥棲息覓食提供了有利條件（丹青, 2022）。鹽城市東臺條子泥岸段先后投入6 000多萬元實施蹲門灣1 130 hm2養殖區退漁還濕，整治梁垛河閘下游30 hm2互花米草、修復濕地，對條子泥東側堤外灘面互花米草進行人工割除干預，整治面積800 hm2（海洋生態環境司，2021）。南通如東小洋口濕地利用“覆土+人工清除”的綜合防治方法成功治理外來互花米草近400 hm2，同時恢復灘涂植被翅堿蓬（Suaeda glauca）33.33 hm2、檉柳（Tamarix chinensis）和蘆葦（Phragmites australis）各3.33 hm2，且修復區的鳥類種類、數量也明顯增加（自然資源部第一海洋研究所，2020）。

2 江蘇海岸帶互花米草治理存在的問題

2.1 低潮灘區域的替代性植物缺乏

濱海濕地植被分布主要受土壤鹽度限制。蘆葦的土壤鹽度閾值為＜0.676%，堿蓬為0.471%～1.295%，互花米草為＞1.090%（張華兵等，2013）；檉柳可在土壤含鹽量＜2.5%的地塊上正常生長，其耐鹽能力為2.5%，耐鹽極限為3.5%，但檉柳種子萌芽的耐鹽極限在0.7%～0.8%之間，幼苗耐鹽極限在1.64%左右，扦插繁育在含鹽量1%時能正常生根（張立賓等，2008；宋玉民等，2001）。此外，紅樹植物秋茄（Kandelia obovata）、紅海欖（Rhizophora stylosa）、角果木（Ceriops tagal）和海連（Bruguiera sexangula）的鹽度適應性范圍是1%～2%，耐鹽極限為3%；白骨壤（Avicennia marina）和桐花樹（Aegiceras corniculatum）的鹽度適應范圍是1%～3%，耐鹽極限為4%（呂曉波，2019）。

江蘇省沿海濕地植被基本呈帶狀分布，從高潮灘到低潮灘，依次主要分布為蘆葦、堿蓬和互花米草，與3種植物的土壤鹽度閾值相對應。因此，在互花米草清理完成的基礎上，蘆葦只能適用于經過水鹽調節后土壤鹽分降低的地塊區域進行植物替代，而堿蓬可以適當替代一部分土壤鹽度不是很高的互花米草清除區域，對于緊靠海水、鹽度超過1.3%以上的低潮灘區域就不再適用。同時，秋茄、紅海欖等紅樹植物雖具有極高的耐鹽性，但其基本生長在亞熱帶地區，最北僅到浙江省，無法適應江蘇省沿海地區。此外，檉柳雖具有較高的耐鹽性，但其種子萌發、幼苗生長及扦插繁育的鹽度耐受性不高，雖能夠通過成體移栽替代互花米草的生態位，但其后期自然繁殖不能順利進行，無法形成植被的自然演替。因此，江蘇省沿海濕地的互花米草治理在低潮灘區域缺乏適用的替代性植物，造成互花米草清除后只能形成光灘，其二次入侵和復發風險較大，對全省互花米草的治理是較大的挑戰。

2.2 互花米草治理與海岸帶侵蝕的矛盾沖突

江蘇省海岸帶具有北部侵蝕型與南部淤積型并存的特征，且其侵蝕與淤積的臨界點逐年南移，目前已移至斗龍港附近。江蘇海岸侵蝕災害壓力較大，2019年江蘇省共有侵蝕岸線長58.55 km，占全省大陸海岸線的7.39%，其中強侵蝕岸段主要分布在南八灘閘北側、新洋港河口兩側以及斗龍港南側區域（崔丹丹等，2021）。

互花米草因其植株高大，地下部分發達，引進中國40年來，在抗風防浪、促淤造陸和固碳等方面發揮了不可忽視的作用?；セ撞萸o葉能攔截大量潮水帶來的泥沙，促使泥沙沉降到灘面，加速造陸速度。蘇北沿海由于江河泥沙供應量大，互花米草的促淤效果更明顯。根據東臺瓊港岸外輻射沙洲的56處試驗點的測試，互花米草灘面3年多淤長速度為48.5～52.1 cm，比同期光灘的淤長快3～5倍。江蘇沿?；セ撞蓰}沼每年比光灘多淤積近900萬m3泥沙，年新增土地1 333.33 hm2，促淤效益十分明顯（欽佩等，2012）。因此，在江蘇省海岸侵蝕壓力巨大的情況下，將沿海濕地中具有極強促淤功能的互花米草全部清除，且又無法找到適宜的替代性植物，可能會進一步加劇沿海岸線的侵蝕，影響江蘇海岸帶的生態安全。

2.3 管控圍填海等政策措施的制約

2018年，國務院發布《關于加強濱海濕地保護嚴格管控圍填海的通知》，江蘇省人民政府發布《關于切實加強濱海濕地保護嚴格管控圍填海有關事項的通知》，均要求切實提高濱海濕地保護水平，嚴格管控圍填?；顒?。在政策落實過程中，濱海濕地涉及的圍堰、地形塑造等生態修復工程，均要求其高程不得超過平均高潮位。目前，互花米草治理的有效手段中，“刈割+圍堰淹水”是大面積互花米草治理的最有效技術，也經過了大量工程的實踐檢驗。然而，技術手段中的“圍堰”被目前的相關政策要求所制約，影響大規模的互花米草治理工程的進度和成效。

2.4 互花米草治理后的長效管理機制缺失

根據目前全國范圍內互花米草的治理實踐和案例調研，在短期內通過大量投入和工程措施完成互花米草植被的清理、清除完全可實現，然而，在清理后的較長時期內，如何防止互花米草的二次入侵和復發，建立防止復發的監測預警機制和對治理區域形成長期有效管理，是目前互花米草治理工作中缺失的內容；尤其是對于江蘇省沿海濕地的低潮灘區域，由于缺乏替代性植物，復發風險巨大，后期的長效管理來維持治理成效是一個十分緊迫且現實的問題。

3 江蘇海岸帶互花米草防治策略

3.1 強調一地一策，注重因地制宜

針對低潮灘區域替代性植物缺乏、與海岸帶侵蝕問題的矛盾沖突等問題，秉持“因地制宜、一地一策”的原則，建議在全面調查研究的基礎上，摸清全省互花米草分布、海岸帶侵蝕狀況等基本現狀，結合防止海岸帶侵蝕、提升生物多樣性等不同的生態功能目標，對全省互花米草采取不同的治理方案和措施，甚至可在侵蝕嚴重的海岸帶區域保留互花米草，從實際需求角度開展全省互花米草的治理工作。

根據江蘇海岸帶的現狀，單一的防控方式無法達到互花米草治理的目的，采用綜合防控則更為經濟有效，且對環境影響較小。江蘇海岸帶區域的互花米草治理思路建議如下：對于大規模成片分布的互花米草，采用“刈割+圍淹”的治理方式；對于中等規模分布的互花米草，采用“刈割+旋耕、刈割+深度翻耕”的治理方式；對于小規模分布或零星分布的互花米草，采取“刈割+遮蔭”或人工拔除的方式進行治理。在互花米草清除后，利用生物替代法，采用定植、調節鹽度與水位控制等方法，將互花米草除治區域替換為蘆葦、堿蓬、檉柳等本土植物生境。

3.2 制定專項政策，推動高效治理

針對管控圍填海等政策措施的制約問題，建議從實際需求出發，專門制定針對互花米草治理需求的專項政策辦法，協調海洋管理等相關部門，在用地用海管控方面將互花米草治理需求的用海政策單獨列出，簡化互花米草治理的用海審批程序，在全省互花米草治理工作中打開綠色通道，保障互花米草治理工程的順利開展，推動其高效治理。

3.3 強化科技支撐，加強長效管理

針對低潮灘區域替代性植物缺乏、治理后的長效管理機制缺失等問題，建議一方面大力支持替代植物的篩選繁育研究工作，強化科技支撐，通過基因改良、雜交育種等各種措施，解決替代植物缺乏的問題；另一方面，加大資金投入，建立健全互花米草治理的長效管理機制，從棲息地恢復、監測預警系統建設、日常巡護管理和濕地管家服務等方面，加強互花米草治理的長效管理，鞏固維持互花米草的治理成效。

4 結語

互花米草是我國濱海濕地最主要的入侵物種，在江蘇海岸帶尤為嚴重，全省互花米草分布面積約2.44萬hm2，主要分布在鹽城、南通和連云港三市，互花米草的防治已成為江蘇省重要的濱海濕地生態修復工作。針對江蘇省海岸帶互花米草治理中存在的低潮灘區域替代性植物缺乏、互花米草治理與海岸帶侵蝕有矛盾沖突、管控圍填海等政策措施的制約、治理后的長效管理機制缺失等問題，本文探討提出了相應的互花米草防治策略建議，為江蘇省乃至全國互花米草的治理工作提供科技支撐。